Page 10 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – les trihalométhanes
8.0 Cinétique et métabolisme
Les THM sont en général bien absorbés, métabolisés et éliminés rapidement par les mammifères après une exposition par inhalation ou par voie orale (PISC, 2000).
La cinétique de l'absorption du chloroforme à la suite d'une intubation intragastrique est liée au mode de distribution. Compte tenu de la surface calculée sous la courbe de la concentration sanguine en fonction du temps (5 heures), l'absorption du chloroforme chez des rats Wistar appariés, après administration en solution aqueuse par intubation intragastrique de 75 mg/kg p.c., s'est avérée 8,7 fois plus élevée qu'à la suite d'une dose semblable administrée dans de l'huile de maïs (Withey et coll., 1983).
Les êtres humains et les animaux absorbent facilement le chloroforme par la peau et l'on a démontré que l'absorption cutanée de chloroforme provenant de l'eau de la douche était importante. L'hydratation de la peau semble accélérer l'absorption du chloroforme (Jo et coll., 1990).
Le chloroforme est distribué dans le corps au complet et ses concentrations sont les plus élevées dans les tissus adipeux, le sang, le foie, les reins, les poumons et le système nerveux. La distribution dépend de la voie d'exposition : les tissus extrahépatiques reçoivent une dose plus élevée de chloroforme lorsque celui-ci est absorbé par inhalation ou par voie cutanée au lieu d'être ingéré. On a démontré que le chloroforme pénètre dans le placenta chez plusieurs espèces animales et chez les êtres humains. Le chloroforme non métabolisé persiste plus longtemps dans les tissus adipeux que dans tout autre tissu (OMS, 2005).
On s'attendrait à ce que la substitution par le brome rende les THM bromés plus lipophiles que le chloroforme, ce qui aurait des répercussions sur la solubilité dans les tissus. Mink et coll. (1986) ont constaté que le foie, l'estomac et les reins contenaient les concentrations les plus élevées de BDCM. Mathews et coll. (1990) ont déterminé que des doses répétées n'avaient pas d'effet sur la distribution du BDCM dans les tissus chez le rat. Lilly et coll. (1998) ont découvert des concentrations maximales un peu plus élevées de BDCM dans le foie et les reins de rats mâles après une administration en solution aqueuse comparativement à l'administration dans de l'huile de maïs.
Les THM sont métabolisés principalement en dioxyde de carbone ou en monoxyde de carbone.
Les données disponibles indiquent que la toxicité du chloroforme est attribuable à ses métabolites. On a identifié à la fois des voies oxydantes et des voies réductrices du métabolisme du chloroforme, même si les données in vivo sont limitées. Le métabolisme du chloroforme passe par une étape d'activation liée au cytochrome P450, que la réaction produite soit oxydante ou réductrice. L'équilibre entre les voies oxydantes et réductrices dépend de l'espèce, du tissu, de la dose et de la tension en oxygène. Les tissus du foie et du cortex rénal, ainsi que la muqueuse de la trachée, des bronches, de l'appareil olfactif, de l'oesophage, du larynx, de la langue, des gencives, des joues, du nasopharynx, du pharynx et du palais mou, notamment, peuvent métaboliser le chloroforme. Le foie est le plus actif, suivi du nez et des reins. Le taux de biotransformation en dioxyde de carbone est plus élevé dans les microsomes du foie et du rein de rongeurs (hamsters, souris, rats) que chez l'être humain. Chez la souris, on a établi un lien entre les différences reliées à la souche et au sexe au niveau de la sensibilité à la néphrotoxicité et la capacité du rein de métaboliser le chloroforme. La biotransformation du chloroforme dans les microsomes du rein est plus rapide chez la souris que chez le rat (Environnement Canada et Santé Canada, 2001).
Le cytochrome P450 catalyse la biotransformation oxydante du chloroforme qui produit du trichlorométhanol. Lorsque le trichlorométhanol perd son chlorure d'hydrogène, la réaction produit du phosgène comme intermédiaire. La réaction avec l'eau peut détoxifier le phosgène pour produire du dioxyde de carbone ou, par réaction avec les thiols, y compris le glutathion et la cystéine, pour donner des produits d'addition. Le dioxyde de carbone est le principal métabolite du chloroforme produit par la voie oxydante in vivo. Les deux produits de l'activation oxydante, le phosgène et l'acide chlorhydrique, peuvent endommager les tissus. On a associé la réaction du phosgène avec des protéines tissulaires à des dommages et à la mort cellulaires. L'épuisement du glutathion entraîne une augmentation des liaisons covalentes des métabolites du chloroforme dans le foie (Environnement Canada et Santé Canada, 2001). Le phosgène peut se fixer aux nucléophiles cellulaires par liaison covalente, mais on observe peu de liaisons entre les métabolites du chloroforme et l'ADN. Le chloroforme subit aussi une biotransformation réductrice catalysée par le cytochrome P450, ce qui produit le radical dichlorométhyl (avec et sans induction au phénobarbital), qui se fixe par covalence aux lipides tissulaires.
La déshalogénation réductrice par CYP2B1/2/2E1 (qui produit des radicaux libres) et la conjugaison au glutathion par la glutathion-S-transférase T1-1 (GSTT1-1) de catégorie theta, qui produit des intermédiaires mutagènes, sont les voies métaboliques secondaires. La conjugaison du chloroforme au glutathion catalysée par la glutathion-S-transférase peut se produire seulement à des concentrations ou des doses extrêmement élevées de chloroforme (PISC, 2000). Le glutathion réduit peut récupérer essentiellement tous les métabolites du chloroforme produits au cours d'incubations avec des microsomes de foie de souris lorsque les concentrations de chloroforme ne sont pas trop élevées (Environnement Canada et Santé Canada, 2001). Même s'il faut interpréter ces constatations avec prudence, Delic et coll. (2000) ont utilisé la modélisation pharmacocinétique physiologique pour calculer qu'il faudrait exposer les êtres humains à 645 mg/m3 (130 ppm) par inhalation afin d'atteindre les concentrations de métabolites actifs associées à une concentration de 50 mg/m3 (10 ppm) chez la souris. Une comparaison des métabolites réactifs formés, mesurés par fixation à un marqueur radioactif à base de [14C]CHCl3 (0-10 mmoles) dans des microsomes hépatiques chez le rat et l'être humain, a permis de conclure que ces deux espèces avaient un métabolisme semblable, mais que celui-ci était moins efficace chez l'être humain (Cresteil et coll., 1979).
Chez huit volontaires auxquels on a administré du chloroforme (500 mg dans de l'huile d'olive) en gélule, on a trouvé dans l'air expiré, huit heures après l'ingestion, des quantités maximales de 68,3 % et 50,6 % de la dose initiale sous forme de chloroforme et de dioxyde de carbone, respectivement (Fry et coll., 1972; NAS, 1987). On a constaté une relation inverse entre la teneur en chloroforme des tissus adipeux et l'élimination du chloroforme par les poumons (Fry et coll., 1972).
Le BDCM est métabolisé en phosgène tandis que le DBCM et le bromoforme le sont en analogues bromés du phosgène. Le taux du métabolisme de ces composés en monoxyde de carbone, tant in vivo qu'in vitro, suit en général l'ordre des halogénures, c.-à-d. bromoforme >> DBCM > BDCM >> chloroforme. Le Programme international sur la sécurité des substances chimiques (PISC, 2000) a posé comme hypothèse que les THM bromés pourraient être métabolisés plus rapidement et plus à fond que leurs homologues chlorés. Même si cela est peut-être vrai dans le cas du BDCM, les publications limitées actuellement disponibles ne permettent pas d'étayer cette affirmation dans le cas du DBCM ou du bromoforme. La majorité des études de comparaison du métabolisme réalisées jusqu'à maintenant sont limitées au chloroforme ou au BDCM. Il semblerait néanmoins qu'une voie de bioactivation provoque la toxicité du BDCM et, probablement, d'autres THM bromés (PICS, 2000).
Thornton-Manning et coll. (1994) ont conclu qu'il y a, entre les espèces, des différences claires au niveau du métabolisme du BDCM qui peuvent expliquer que le rat est plus sensible que la souris à l'hépatotoxicité du BDCM administré par voie orale. Huit heures après l'administration intragastrique de 150 mg/kg p.c. (rats) ou 100 mg/kg p.c. (souris) de THM radiomarqué dans de l'huile de maïs, les rats et les souris avaient éliminé par les poumons respectivement de 4 à 18 % et de 40 à 81 % des THM sous forme de dioxyde de carbone. Au cours de la même expérience, les rats et les souris ont éliminé respectivement de 41 à 67 % et de 5 à 26 % du composé mère intact. Dans les 36 à 48 heures qui ont suivi l'exposition, on a détecté, dans l'urine des deux espèces, des quantités équivalant à moins de 10 % du total des THM radiomarqués pour chacun de ces composés chimiques. Le chloroforme a constitué la plus grande proportion excrétée dans l'urine chez les deux espèces, suivi, en ordre décroissant, du bromoforme, du BDCM et du DBCM. Les auteurs ont estimé que le métabolisme de ces composés était de 4 à 9 fois plus élevé chez la souris que chez le rat, mais il faut toutefois signaler que les doses administrées étaient élevées et que le métabolisme est plus complet chez les deux espèces après l'administration de doses moins fortes et plus appropriées.
Pegram et coll. (1997) ont démontré que la conjugaison GSTT1-1 intervenait dans la voie métabolique mutagène des THM bromés, mais pas dans la voie mutagène du chloroforme. Ces constatations indiquent que des mécanismes différents peuvent activer les THM chlorés et bromés. DeMarini et coll. (1997) ont étudié la capacité de la conjugaison GSTT1-1 de provoquer la mutagénicité de divers THM, ont signalé des transitions de nucléotides (GC→AT) provoquées par la glutathion-S-transférase dans Salmonella, et classé ainsi les THM en fonction de leur mutagénicité relative : bromoforme = DBCM > BDCM. La conjugaison GSTT1-1 du BDCM a été confirmée par Ross et Pegram (2003), qui ont décrit les caractéristiques cinétiques de la réaction de la conjugaison du BDCM et du glutathion dans le cytosol du foie chez la souris, le rat et l'être humain. Les conjugués de glutathion réactifs produits peuvent former des produits d'addition de l'ADN. Ces intermédiaires réactifs produits par la conjugaison glutathion BDCM sont en outre plus mutagènes ou génotoxiques que les intermédiaires provenant du dichlorométhane.
Allis et coll. (2001) et Lilly et coll. (1997) ont étudié le métabolisme du BDCM à la suite d'une exposition par inhalation chez les rats mâles. Les résultats de leur analyse indiquent que l'enzyme CYP2E1 est l'enzyme dominante qui agit sur le métabolisme du BDCM inhalé chez les rats (GlobalTox, 2002). Lilly et coll. (1998) ont aussi constaté que la proportion du BDCM d'origine éliminée par l'expiration sans être métabolisée était plus grande après administration en solution aqueuse qu'après gavage dans de l'huile de maïs.
DaSilva et coll. (2000) ont mis au point un modèle pharmacocinétique physiologique. Ils ont constaté que des expositions à des mélanges binaires de chloroforme et de BDCM, DBCM ou bromoforme produiraient probablement des augmentations plus importantes des concentrations sanguines de chloroforme non métabolisé que le chloroforme administré seul. Cette étude a aussi démontré que des interactions toxicocinétiques entre THM pouvaient avoir des répercussions sur la clairance des THM. Le bromoforme et le DBCM semblent persister plus longtemps dans le sang et les tissus lorsqu'ils sont administrés en même temps que le chloroforme (GlobalTox, 2002).
Les animaux et les êtres humains exposés au chloroforme éliminent rapidement dans l'air expiré le dioxyde de carbone et le chloroforme non transformé. La fraction de la dose éliminée sous forme de dioxyde de carbone varie en fonction de la dose et de l'espèce (PISC, 2000).
Mink et coll. (1986) ont estimé la demi-vie du BDCM à 1,5 et 2,5 heures respectivement chez le rat et la souris. Mathews et coll. (1990) ont constaté que l'élimination dans l'urine et les matières fécales était faible à toutes les concentrations chez le rat mâle. On a étudié les caractéristiques cinétiques de l'élimination du BDCM chez les êtres humains qui se baignaient dans des piscines chlorées. On s'est fondé sur des données relatives à l'élimination par la respiration pour estimer à 0,45-0,63 minutes la demi-vie du BDCM dans le sang (Lindstrom et coll., 1997; Pleil et Lindstrom, 1997).
La modélisation pharmacocinétique physiologique est une technique qui peut éclairer et améliorer les évaluations toxicologiques; elle aide à mieux évaluer l'ordre de grandeur des facteurs d'incertitude appliqués à l'évaluation actuelle des risques, en éclairant les aspects qui ont trait à l'extrapolation entre espèces et à l'intérieur d'une même espèce (Delic et coll., 2000).
Dans le rapport sur l'évaluation du chloroforme effectuée en 2001 en vertu de la LCPE (Environnement Canada et Santé Canada, 2001), on indique que la relation exposition-réponse pour ce qui est d'une association entre une exposition au chloroforme et le cancer et des taux de formation de métabolites réactifs dans le tissu cible est confirmée par des données probantes à l'appui des hypothèses suivantes inhérentes à la modélisation pharmacocinétique physiologique :
- Chez les animaux de laboratoire et les êtres humains, le métabolisme du chloroforme catalysé par l'enzyme CYP2E1 produit du phosgène, métabolite réactif critique.
- La capacité de produire du phosgène et des produits d'hydrolyse de celui-ci détermine les régions des tissus du foie et des reins qui sont sensibles à la cytotoxicité du chloroforme.
- Cette relation dose-réponse est uniforme dans un tissu, entre les sexes et entre les voies d'administration, et elle peut aussi l'être entre les espèces.
Dans le rapport produit en vertu de la LCPE, on a présenté un modèle pharmacocinétique physiologique qui était un modèle animal « hybride » du Groupe d'experts de l'International Life Sciences Institute, que l'on a révisé pour l'évaluation et développé pour pouvoir l'appliquer aux êtres humains (ILSI, 1997; ICF Kaiser, 1999). Pour cette évaluation, on a tenu compte du taux maximal de métabolisme par volume unitaire de cortex rénal (VRAMCOR) et du taux moyen de métabolisme par volume unitaire de cortex rénal pendant chaque intervalle de dose (VMRATEK) (Environnement Canada et Santé Canada, 2001).
a) Évaluation néoplasique : Les résultats de l'évaluation néoplasique de la réaction à l'exposition présentés portaient sur l'incidence combinée d'adénomes et d'adénocarcinomes rénaux dans Jorgenson et coll. (1985). Le taux VMRATEK associé à une augmentation de 5 % du risque de tumeurs (TC05) calculée chez les humains en fonction du modèle pharmacocinétique physiologique s'établit à 3,9 mg/L par heure (limite de confiance à 95 % = 2,5, chi-carré = 0,04, degrés de liberté = 1, valeur P = 0,84). Cette dose découlerait d'une exposition continue pendant toute la vie au chloroforme à 3 247 mg/L dans l'eau ou à 149 mg/m3 (30 ppm) dans l'air. Les limites inférieures de confiance à 95 % de ces valeurs sont de 2 363 mg/L et de 74 mg/m3 (15 ppm) respectivement.
Quoique les données sur la dose-réponse étaient moins solides que celles produites par le biodosage du cancer, on a établi à des fins de comparaison une dose repère dans le cas des lésions histologiques du rein au cours de la nouvelle analyse d'un sous-ensemble des lames produites au cours du biodosage de Jorgenson et coll. (1985). Le taux VMRATEK chez les êtres humains associé à une augmentation de 5 % des lésions histologiques caractéristiques de la cytotoxicité s'établit à 1,7 mg/L par heure (limite inférieure de confiance à 95 % = 1,4, chi-carré = 3,9, degrés de liberté = 2, valeur P = 0,14). Ce débit de dose découlerait d'une exposition continue pendant toute la vie à 1 477 mg/L dans l'eau ou à 33,8 mg/m3 (6,8 ppm) dans l'air (Environnement Canada et Santé Canada, 2001).
b) Évaluation non néoplasique : L'exposition de courte durée par inhalation a produit des proliférations cellulaires dans les voies nasales des rats et des souris à des concentrations d'à peine 9,9 mg/m3 (2 ppm). On a aussi observé des ossifications à des concentrations légèrement plus élevées à la suite d'une exposition de longue durée. Au cours d'études de courte durée, on a observé des changements hépatiques moyens chez des souris exposées à une dose de 50 mg/m3 (10 ppm). Plusieurs études ont révélé de multiples effets indésirables dans le rein et le foie des rats et des souris à la suite d'une brève exposition et d'une exposition de longue durée à une dose de 124-149 mg/m3 (25-30 ppm). À la suite d'une ingestion dans l'eau potable, on a observé une prolifération régénérative chez des souris exposées brièvement à des doses d'à peine 17 mg/kg p.c. À la suite de l'administration d'une dose sous forme de bol, on a observé des augmentations de la prolifération dans le foie de rats exposés brièvement à une dose de 10 mg/kg p.c. par jour et l'apparition de kystes graisseux dans le foie de chiens exposés à une dose de 15 mg/kg p.c. par jour. Comme une des doses les plus faibles administrées par voie orale à laquelle on a observé des effets sur le foie et le rein avait été administrée à des chiens au cours d'une étude réalisée par Heywood et coll. (1979), on a créé un modèle pharmacocinétique physiologique chez les chiens, en tenant compte du fait qu'une plage de doses semblable avait produit des effets sur le foie de rongeurs. On a étudié deux paramètres de doses dans la réaction à l'exposition : le taux moyen de métabolisme par région centrolobulaire unitaire du foie et la concentration moyenne de chloroforme dans la région centrolobulaire non métabolisante du foie. Ces deux paramètres ont été sélectionnés afin d'évaluer si la formation de kystes graisseux chez les chiens était due aux effets solvants du chloroforme ou aux effets d'un métabolite réactif. Les résultats obtenus à l'aide d'un modèle adapté sont venus étayer l'hypothèse selon laquelle c'est un métabolite, et non le chloroforme lui-même, qui serait responsable des effets observés. Ceci signifie que l'effet du chloroforme sur le foie varie selon le taux du métabolisme. Le taux de métabolisme par région centrolobulaire unitaire du foie chez les êtres humains associé à une augmentation de 5 % des kystes graisseux calculée en fonction du modèle pharmacocinétique physiologique est de 3,8 mg/L par heure (limite inférieure de confiance à 95 % = 1,3, chi-carré = 0,00, degrés de liberté = 1, valeur P = 1,00). Le débit de dose proviendrait de l'exposition continue pendant toute la vie à 37 mg/L dans l'eau ou à 9,9 mg/m3 (2 ppm) dans l'air. Ces deux niveaux doivent être interprétés avec prudence, parce qu'ils n'ont pas été calculés à l'aide d'une approche exhaustive d'évaluation des risques. Ils représentent une simple estimation des niveaux auxquels les humains doivent être exposés à vie par l'eau potable ou par l'air pour atteindre le niveau d'effet sélectionné (augmentation de 5 % des kystes graisseux dans le foie).
Dans le rapport d'évaluation produit en 2001 en vertu de la LCPE, on conclut, en se fondant sur les modèles pharmacocinétiques physiologiques ci-dessus, que l'exposition de la population générale est beaucoup moins élevée que la concentration à laquelle on croit qu'une personne peut être exposée tous les jours pendant toute sa vie sans subir d'effets nocifs. On a signalé des sous-estimations de l'exposition attribuable à l'utilisation d'eau chaude plutôt que d'eau froide et une augmentation des concentrations de chloroforme dans les réseaux de distribution comparativement aux usines de traitement des eaux (Environnement Canada et Santé Canada, 2001).
On a mis au point un modèle pharmacocinétique physiologique pour décrire l'absorption, la distribution, la fixation dans les tissus et la dosimétrie, le métabolisme et l'élimination du BDCM chez les rats. On a établi par la suite un lien entre le modèle de métabolisme, dérivé de données sur l'exposition par inhalation, et un sous-modèle du tractus gastro-intestinal à compartiments multiples. Ce modèle a prédit avec précision la dosimétrie tissulaire et les concentrations plasmatiques d'ions de bromure à la suite d'une exposition au BDCM par voie orale et il est possible de l'utiliser pour estimer des taux de formation d'intermédiaires réactifs dans des tissus cibles (Lilly et coll., 1997, 1998).
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